Сравнительный анализ методов прогнозирования комплексного

Сравнительный анализ методов прогнозирования комплексного действия
ТНЧ на живые организмы и экосистемы, используемых в отечественной и
зарубежной практике, в том числе методов, разрабатываемых в проектах Рамочных
программ ЕС и рекомендуемых нормативами Европейского Союза.
Для поддержания и сохранения всех жизненно важных процессов, происходящих
внутри экосистем, необходимо иметь методики прогнозирования ТНЧ на экосистемы в
целом и ее составляющие.
Поведение и последующее неблагоприятное воздействие одних и тех же
наночастиц могут существенно различаться у разных видов и в различных условиях
окружающей среды. Тем не менее, являются необходимыми более систематические
исследования для построения базы данных, где будут охарактеризованы физикохимические свойства наноматериалов, в различных условиях окружающей среды.
1 Влияние ТНЧ на экосистемы.
Существует ряд процессов, которые претерпевают ТНЧ попадая в экосистемы. К
таким процессам относятся выбросы ТНЧ в воздух, воду и почву; адвекция;
диффузионный перенос; испарение в атмосферу; преобразование в другие ТНЧ или их
соединения; агрегация; осаждение; растворение; фильтрация; сорбции и последующее
отложение в почву [1] (рисунок 1.10.1).
Рисунок 1.10.1. – Процессы, которые претерпевают ТНЧ в экосистемах.
1.1 Поведение ТНЧ в водных экосистемах.
Поведение ТНЧ в водных экосистемах в значительной степени зависит от
химических свойств самой воды. Различия в свойствах воды могут существенно повлиять
на поверхностный заряд, поверхностное покрытие и форму частиц, а процессы
преобразования частиц, такие как окисление, сульфирование и взаимодействие с
фосфатом, которые все чаще присутствуют в водных системах, также имеют
существенное влияние на процессы агрегации, растворения, и в результате на токсичности
ТНЧ.
После попадания в воду, ТНЧ чаще всего агрегируют, при этом поведение
аггрегатов может значительно отличаться от единичных наночастиц [2]. Например Zheng
и др. показали, что токсичность наночастиц золота и углеродных нанотрубок по
отношению
к
люминисцирующим
бактериям
обусловлена
их
способностью
к
проникновению и аггрегации в клетках и уменьшается с уменьшением размера
наночастиц [3].
Степень
характеристики
агрегированности
частицы,
их
и
диапазон
концентрации
и
размера
агрегатов
характеристики
зависит
от
непосредственно
экологической системы. Агрегация ТНЧ и поведение осаждения будет определять
потенциальные экотоксикологические воздействия этих материалов.
Уровень
агрегации
может
быть
рассчитаны
с
использованием
скорости
столкновения ТНЧ и эффективности присоединения на основании теории ДерягинаЛандау-Фервея-Овербека [4]. Эффективность присоединения представляет собой долю
столкновений между частицами, которые приводят к аггрегации, так как не любое
сближение наночастиц приводит к аггрегации. Эффективность присоединения зависит от
условий окружающей среды, таких как рН, валентность иона, температура, концентрации
ТНЧ, а также других частиц. Кроме того, недавние исследования
Quik и соавт.
показывают, что гетероаггрегации, а не гомоаггрецации, являются гораздо более
вероятными [5]. Стабильность наночастиц в водных средах зависит от свойств самого
ТНЧ (размер, заряд, дзета-потенциал, покрытие частиц, точка нулевого заряда, плотность
частиц и намагниченность).
Например, в природных водных экосистемах, присутствие ионов может увеличить
скорость
седиментации,
уменьшеньшая
потенциальный
риск
для
пелагических
организмов и увеличивая риск для донных организмов.
1.2 Влияние на экосистемы почвы.
В экосистемах почвы ТНЧ также могут аггрегировать, диссоциировать или
трансформироваться. Почвенные бактерий, которые в изобилии находятся в почве могут
сорбировать
и
разбивать
аггломераты
ТНЧ.
Наночастицы
могут
приводить
к
повреждению бактериальных мембран через образование активных форм кислорода.
Попадая в бактериальные клетки наночастицы накапливаются в них, вызывая
дополнительную нагрузку и препятствует росту. Вместе с бактериями наночастицы могут
попадать и концентрироваться в высших организмах. TiO 2 и ZnO попадая в почву
приводят к изменениям в самой структуре бактериального сообщества, а под влиянием
процессов фиксации азота, окисления метана и прочих, ТНЧ могут повлиять на здоровье
растений и обеспечение пищей. Дальнейшие изучения показали распределение
наночастиц также в зернах и листьях и сокращение уровня фиксации азота, приводя к
низкорослым растениям. Таким образом ТНЧ могут влиять на круговорот питательных
веществ и урожайность растений.
При помощи методов ренгеновского излучение было отмечено перемещение
наночастиц окида цинка в корневой системе растений и установлено, что из-за
бионакопления ZnO уменьшается рост корневой системы [6]. На примере сои было
обнаружено перемещение наночастиц CeO 2 в ткани, что это привело к генетическим
изменениям - изменениям в прорастании и изменении корневой системы и росте побегов
[7].
2 Прогнозирование комплексного действия ТНЧ на живые организмы.
Существует большое количество литературы по исследованию токсичности ТНЧ в
различных системах. Большинство исследований было проведено на пресноводных или
морских видах, и только несколько на почвенных организмах. Исследования проводились
с помощью различных методик измерения токсичности, включая: метод ненаблюдаемого
эффекта концентрации, метод минимальной концентрации ингибирования. Токсичные
эффекты включали в себя прямую смерть, ограниченные темпы роста, ухудшение
репродуктивных функций, изменения генетических особенностей и др.
Для
прогнозирования
действия
ТНЧ
необходимо
в
первую
очередь
проанализировать различные физико-химические свойства частиц. Такие факторы ТНЧ
как размер, заряд, площадь поверхности, и форму частиц (то есть, сферические,
цилиндрические и т.д.) могут быть значительными для величины токсического ответа.
Например, было установлено, что цилиндрические углеродные нанотрубки могут
привести к плевральным нарушениям, таким как мезотелиомы, тогда как другие формы
углерода
наночастицы,
например,
фуллерены
не
являются
токсичными.
Функциональность поверхности также играет роль в определении токсичности
наноматериалов, а именно гидрофильные золотые наночастицы, попадая внутрь, быстро
выходят из организма и не оказывают токсического воздействия, тогда как гидрофобные
наночастицы накапливаются и вызывают токсический эффект. Также Choi и соавт. [1]
показали,
что
некоторые
лиганды,
например,
сульфиды,
эффективно
снижают
токсичность наночастиц серебра и как следствие уменьшает их биодоступности путем
формирования химических комплексов на основе серебра. Для своих опытов они
использовали нитрифицирующих бактерий, присутствующих в сточных водах для оценки
токсичности наночастиц серебра путем измерения скорости потребления кислорода.
Один из наиболее распространенных подходов прогнозирования влияния ТНЧ
заключается в имитации клеточной системы и проведение органотипической оценки в
лабораторных условиях. Например, существуют трехмерные (3D) модели культуры
клеток, которые имитируют морфологические и функциональные особенности клеток в
естественных условиях живых тканей. Такой подход успешно применяют для оценки
токсичности наночастиц в лабораторных условиях. Так, используемая в работах Lee и
соавт. панель включает 3D модель ткани печени. Авторами была показана хорошая
корреляция
данных,
полученных
при
использовании
3D моделей
с
данными,
полученными при проведении испытаний на животных [8].
Burello и Worth [9] предложили теоритическую модель прогнозирования
потенциала окислительного стресса от оксидов ТНЧ путем оценки способности этих
материалов к нарушению внутриклеточных окислительно-восстановительных состояний.
Они утверждают, что наночастицы, имеющие энергию связи сопоставимую с клеточным
окислительным
окислительному
потенциалом,
стрессу
и
могут
ускорять
цитотоксическому
передачу
ответу.
электрона,
Существуют
приводя
к
публикации
подтверждающие данные прогнозирования [10].
Puzyn и соавт. [11] в своей статье описали количественное соотношение структураактивность для прогнозирования токсичности оксидов металлов исходя их их ΔН Me+.
Положительные значения ΔН Me+ возрастают с увеличением заряда, который в свою
очередь влияет на цитотоксичность ТНЧ. Таким образом, высвобождение катионов
металлов, имеющих меньший заряд, является более энергитически выгодным, чем
металлов с большим зарядом. Это объясняет, почему токсичность металлов уменьшается в
следующем ряду: Me2+ >Me3+ >Me4+ . Hu и соавт. подтвердили в своем исследовании
корреляцию цитотоксичности семи наночастиц оксидов металлов с зарядами их катионов
[4].
Некоторые наночастицы способны производить активные формы кислорода в
биотических и абиотических условиях. Например, Pathakoti и соавт. [12] было
установлено, что наночастицы TiO 2 вовлекаются в генерацию абиотических и
внутриклеточных
активных
форм
кислорода.
абиотических
внутриклеточных
активных
и
Наблюдаемое
форм
увеличение
кислорода
уровня
коррелирует
с
соответсвующим увеличением цитотоксичности. Тоесть, после попадания наночастиц в
клетку, их взаимодействие с субклеточными органеллами (например, митохондриями) и
биологическими системами может привести к дальнейшему образованию активных форм
кислорода. Следовательно, окислительный стресс напрямую связан с индуцированием
токсичности ТНЧ. Xia и соавт [13] сообщили в своей работе, что растворение оксида
цинка ZnO повышает концентрацию внутриклеточного Zn2+ и коррелирует с высоким
уровнем активных форм кислорода.
Перейодатное окисление липидов – это процесс окисления мембранных липидов в
биологической системе активными формами кислорода. Кроме серьезного ущерба для
клеточной мембраны, продукты реакции окисления могут быть канцерогенными и
мутагенными. Корреляция между перейодатным окислением и цитотоксичностью
наночастиц является хорошо изученной. Pathakoti и соавт. [12] сообщили об увеличении
уровня перейодатного окисления в ответ на обработку E. coli наночастицами TiO 2 .
Похожие данные были получены и для других наночастиц – Fe 2 O 3 [14], SiO 2 [15], Ag [16],
ZnO [17].
Митохондрии участвуют в целом ряде клеточных процессов, таких как
сигнализация, снабжение энергией, клеточная дифференцировка, гибели (апаптозе) и
росте клеток. В связи с этим состояние митохондрии считаются одними из наиболее
важных показателей токсичности различных соединений [18]. Было выявлено, что ТНЧ
могут накапливаться в митохондриях и приводить к окислительному стрессу.
Токсическое действие ТНЧ так же может быть вызвана повреждениями мембран
клеток и выход лактатдегидрогеназы из клетки. Таким образом было показано, что
уровень активности лактатдегидрогеназы может являться показателем величины
токсического эффекта наночастиц [19]. Lin и соавт. [20] наблюдали линейную корреляцию
между активностью лактатдегидрогеназы и жизнеспособностью клеток, которая в свою
очередь имела высокую степень корреляции с уровнем активных форм кислорода,
образовавшихся в ответ на поступление наночастиц окида кремния.
3 Проекты Европейского союза посвященные эконанотоксикологии.
В настоящее время проблема оценки безопасности наночастиц является глобальной
проблемой. Экотоксилогические исследования наночастиц также поддерживаются
научной политикой Евросоюза. 7 июня 2005 года на съезде
«Нанонауки и
нанотехнологии: план действий для Европы 2005-2009 был принят план обязательств по
обеспечению проведения соответствующих исследований, которые будут осуществляться
в целях обеспечения количественных данных о токсикологии и экотоксикологии.
В 2008 году была Организация экономического сотрудничества и развития (OECD)
учредил рабочую группу для решения проблем в области нанобезопасности. Последний
съезд данной организации состоялся в 2014 году, где основная цель этой встречи
заключалась в оценке применимости существующих принципов по испытанию
наноматериалов, с целью:
1. Определить потребности в обновлении принципов испытаний, связанных с
охраной окружающей среды и экотоксикологии, и разработать новые (наноспецифичные)
принципы. Эта цель включает в себя идентификацию
дальнейших действий с указанием изменений, которые должны быть внесены.
2. Определить конкретные потребности для разработки/обновления существующих
руководящих
документов
(GDS),
в
том
числе
определение
необходимости
в
дополнительных секциях, отвечающих за судьбу тестирования наноматериалов.
3. Разработать отдельные специфические или адаптировать существующие GDS
для состояния окружающей среды и экотоксикологии тестирования наноматериалов.
На заключительном заседании совещания были озвучены потребности в разработке
нормативно-экологических испытаний, разработаны рекомендации в рамках экспертного
сообщества. Основные вопросы включали: разработку методик для обнаружения,
идентификации и количественного определения наноматериалов как в экосистемах, так и
в тестовых образцах; характеристику и понимание поведения частиц в экосистемах;
необходимость в разработке методов определения токсичости.
Список литературы к Главе:
1.
Choi, O., et al., Role of sulfide and ligand strength in controlling nanosilver
toxicity. Water Research, 2009. 43(7): p. 1879-1886.
2.
Zhang, Y., et al., Stability of commercial metal oxide nanoparticles in water.
Water Res, 2008. 42(8-9): p. 2204-12.
3.
Zheng, H., et al., Rapid determination of nanotoxicity using luminous bacteria.
Anal Sci, 2010. 26(1): p. 125-8.
4.
Hu, X., et al., In vitro evaluation of cytotoxicity of engineered metal oxide
nanoparticles. Science of The Total Environment, 2009. 407(8): p. 3070-3072.
5.
Quik, J.T.K., et al., Heteroaggregation and sedimentation rates for nanomaterials
in natural waters. Water Research, 2014. 48(0): p. 269-279.
6.
López-Moreno, M.L., et al., Evidence of the Differential Biotransformation and
Genotoxicity of ZnO and CeO2 Nanoparticles on Soybean (Glycine max) Plants. Environmental
Science & Technology, 2010. 44(19): p. 7315-7320.
7.
López-Moreno, M.L., et al., X-ray Absorption Spectroscopy (XAS) Corroboration
of the Uptake and Storage of CeO2 Nanoparticles and Assessment of Their Differential Toxicity
in Four Edible Plant Species. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2010. 58(6): p. 36893693.
8.
Lee, J., et al., In vitro toxicity testing of nanoparticles in 3D cell culture. Small,
2009. 5(10): p. 1213-21.
9.
Burello, E. and A.P. Worth, A theoretical framework for predicting the oxidative
stress potential of oxide nanoparticles. Nanotoxicology, 2011. 5(2): p. 228-235.
10.
Zhang, H., et al., Use of Metal Oxide Nanoparticle Band Gap To Develop a
Predictive Paradigm for Oxidative Stress and Acute Pulmonary Inflammation. ACS Nano, 2012.
6(5): p. 4349-4368.
11.
Puzyn, T., et al., Using nano-QSAR to predict the cytotoxicity of metal oxide
nanoparticles. Nat Nano, 2011. 6(3): p. 175-178.
12.
Pathakoti, K., et al., Photoinactivation of Escherichia coli by Sulfur-Doped and
Nitrogen–Fluorine-Codoped TiO2 Nanoparticles under Solar Simulated Light and Visible Light
Irradiation. Environmental Science & Technology, 2013. 47(17): p. 9988-9996.
13.
Xia, T., et al., Comparison of the Mechanism of Toxicity of Zinc Oxide and
Cerium Oxide Nanoparticles Based on Dissolution and Oxidative Stress Properties. ACS Nano,
2008. 2(10): p. 2121-2134.
14.
Radu, M., et al., Depletion of intracellular glutathione and increased lipid
peroxidation mediate cytotoxicity of hematite nanoparticles in MRC-5 cells. Acta Biochim Pol,
2010. 57(3): p. 355-60.
15.
Wang, F., et al., Oxidative stress contributes to silica nanoparticle-induced
cytotoxicity in human embryonic kidney cells. Toxicology in Vitro, 2009. 23(5): p. 808-815.
16.
Choi, J.E., et al., Induction of oxidative stress and apoptosis by silver
nanoparticles in the liver of adult zebrafish. Aquatic Toxicology, 2010. 100(2): p. 151-159.
17.
Dutta, R.K., et al., Studies on antibacterial activity of ZnO nanoparticles by ROS
induced lipid peroxidation. Colloids and Surfaces B: Biointerfaces, 2012. 94(0): p. 143-150.
18.
Unfried, K., et al., Cellular responses to nanoparticles: Target structures and
mechanisms. Nanotoxicology, 2007. 1(1): p. 52-71.
19.
Yao, K., et al., A sensitive electrochemical approach for monitoring the effects of
nano-Al2O3 on LDH activity by differential pulse voltammetry. Analyst, 2010. 135(1): p. 116120.
20.
Lin, W., et al., In vitro toxicity of silica nanoparticles in human lung cancer cells.
Toxicology and Applied Pharmacology, 2006. 217(3): p. 252-259.